氯酚类化合物(chlorophenols,CPs)是一类用途广泛、毒性大的芳香族化合物，在全世界范围内被广泛地用作杀菌剂、木材防腐剂、有机溶剂和药物，且主要从化工、炼油以及纸浆工业废水排放到环境中。这类化合物性质比较稳定，能够在环境中相对持久地存在，导致其在全球范围内的广泛分布。
研究表明，CPs会对人类和野生动物的健康造成不利影响，包括慢性毒性、致癌性、致突变性等，美国国家环保局(U.S.EPA)和中国国家环保部均已将多种氯酚类化合物列入优先控制的毒性污染物名单。目前，研究中普遍关注的CPs化合物主要包括2,4-二氯酚(2,4-dichlorophenol,2,4-DCP)、2,4,6-三氯酚(2,4,6-trichlorophenol,2,4,6-TCP)和五氯酚(pentachlorophenol,PCP)等。
CPs在生产、使用和废弃过程中可通过污水、废水、地表径流或大气沉降等最终进入水环境中，且其在水体中的浓度水平危及水生生物和人类的健康，因此CPs在水体中的分布及其对水生生物的毒理效应一直是人们关注的焦点。关于CPs在水环境中分布的研究，已经发表了一些综述文章，但是有关其对水生生物毒性效应评价的文献还比较少。因此，本文总结了2,4-DCP、2,4,6-TCP和PCP这3类化合物对水生生物毒理学研究的最新进展，并对以后的研究热点做了展望。
1、概述
1.1水环境中氯酚类化合物的分布
据研究报道，杀虫剂和除草剂的生物降解，工农业废水的不合理排放是水环境中氯酚类化合物的主要来源。研究人员对世界各地的环境污染进行调查，发现氯酚类化合物在地下水、地表水、底部沉积物中均存在。其中，2,4-DCP在加拿大Alberta地表水中的浓度低于10ng·L-1，在英国多条河流中的平均浓度在1μg·L-1以下，而在中国水体中的浓度范围高达1.1～19960ng·L-1。2,4-DCP在希腊Thermaikos海湾和Loudia河沉积物中均有检出，在波兰DzierznoDuze水库沉积物中浓度接近0.02ng·g-1。2,4,6-TCP在荷兰Rhine河水中浓度范围为0.04～0.63μg·L-1，在加拿大Alberta地表水中的浓度为40ng·L-1，其中某些区域高达3μg·L-1，在中国7大流域的检出率为54.4%，平均含量为0.002μg·L-1，2,4,6-TCP在波兰DzierznoDuze水库沉积物中的浓度在0.01～0.62ng·g-1之间。Zheng等统计了1967年至2010年期间的80项有关PCP的研究，对PCP在21个国家水环境中的浓度以及分布趋势做了综述，研究发现在20世纪70年代，西方国家水体中的PCP含量较高，自PCP从20世纪80年代起在世界各国被禁止生产或限制使用以来，PCP在这些国家水体中的浓度有所下降，然而在中国表层水和沉积物中，PCP的含量持续增加，例如PCP在洞庭湖水中的含量曾经高达103.7μg·L-1，这可能是因为部分地区血吸虫病重新出现，导致杀螺剂Na-PCP和PCP的大量使用。
1.2氯酚类化合物在水生生物体内的蓄积
氯酚类化合物在水生生物体内的浓度水平能直接反映水体中CPs的污染情况，进而可以评价其对生态系统的潜在危害。生物富集系数(BCF)经常用来评价污染物在水生生物体内的富集效果。研究报道2,4-DCP在鳟鱼、金鱼和藻类中的BCF分别为10、34、257。Kondo等研究发现，2,4-DCP在青鳉鱼体内的富集系数因浓度不同而有差异，在0.23μg·L-1和27.3μg·L-1暴露浓度下的BCF值分别为340和92。2,4,6-TCP在鱼类中的BCF值一般为250～310，然而王芳等报道，在鲫鱼胆汁中2,4,6-TCP的BCF值高达3981。PCP的累积能力较2,4-DCP和2,4,6-TCP更高，0.07μg·L-1和9.7μg·L-1PCP对青鳉的生物富集系数分别是4900和2100，该研究还发现PCP和2,4-DCP的BCFs值随着水体pH的增加而减小。
目前，报道2,4-DCP和2,4,6-TCP在水生生物体内浓度的文献比较少，而关注PCP的研究相对较多。1987年，世界卫生组织(WHO)公布PCP在加拿大河口美洲拟鲽肌肉和大西洋鲑鱼中含量分别为1.8～4.0、0.5～1.3μg·kg-1(以单位湿重计)，在德国威悉河入海口大型底栖生物体体内高达103～339μg·kg-1(以单位湿重计)。美国河口布朗虾、鱿鱼、比目鱼、锵鱼体内的PCP含量分别为4～17、1.4～4.3、1.6～3.5、4.7～5.6μg·kg-1(以单位湿重计)。在20世纪90年代，研究人员调查了江苏、四川、江西等省使用过PCP的地区以及对照地区鱼肉中PCP的含量，发现使用过PCP的地区其浓度平均值分别为0.15、1.65和1.44μg·kg-1(以单位干重计)，显著高于各自的对照区。Ge等在2003年到2004年期间对江苏鱼池、养殖场以及市场的鱼、虾和蟹等55种水生生物肌肉中的PCP做了调查，发现浓度范围在<0.5～61μg·kg-1(以单位湿重计)。许晓国等对江苏金坛地区的鱼塘鱼肉和胆汁中的PCP做了分析，平均残留度分别为0.22μg·kg-1(以单位干重计)和94.19μg·L-1。Zheng等对洞庭湖区鱼类胆汁中的PCP做了调查，PCP在不同鱼体内的浓度不同，最高浓度达630μg·L-1。
2、氯酚类化合物对水生生物的毒性效应
2.1急性毒性
据文献报道，当淡水或海洋中的CPs浓度达到1～10μg·L-1时，即可能对水生生物产生毒害作用。国内外有关3种CPs对水生生物毒性的研究报道比较多，罗茜等对2,4-DCP、2,4,6-TCP以及PCP这3类化合物对水生生物的亚急性毒性做过详细的综述。本文在该文章的基础上，将3类CPs亚急性毒性研究的最近进展进行回顾，总结3类化合物对23种水生生物的急性毒性(LC50、EC50)，以及亚急性毒性(NOEC、LOEC)(详见表1)。2,4-DCP对水生生生物的96h-LC50值在0.14～19.25mg·L-1之间，其中最敏感的是斑点叉尾鮰(Ictaluruspunctatus)，最不敏感的是河蚬(Corbiculafluminea)。对2,4,6-TCP的研究表明，其对水生生物的96h-LC50值范围是0.96～41.98mg·L-1，对其最敏感的是斑马鱼(Daniorerio)。PCP对水生生物的96h-LC50比2,4-DCP和2,4,6-TCP小近10～40倍，其范围是0.032～1.12mg·L-1，对其最为敏感的水生生物是蓝鳃太阳鱼(Lepo-mismacrochirus)，最不敏感的是水生植物紫背浮萍(Soirodelapolyrhiza)。这些研究表明氯酚类化合物随苯环上氯原子数目的增加，其急性毒性增加。这3种氯酚类化合物对不同种类的水生生物的毒性效应具有相似性，均是鱼类最为敏感，水生无脊椎动物次之，水生植物最不敏感，所以鱼类可能更适合用于评价CPs的毒性效应。
2.2胚胎、子代发育毒性
在鱼类中，最敏感的生命阶段是胚胎和幼鱼时期，骨骼畸形、血液循环系统异常、生长减慢或停滞、神经肌肉反应异常等都是污染物对鱼类发育毒性的重要指标。因此，鱼类胚胎发育终点指标已广泛地用于评价污染物的慢性毒性。Yin等研究了2,4-DCP对鲫鱼胚胎至幼鱼(30d)生长发育的影响，发现其对孵化率和存活率慢性毒性的低限值分别为4.0mg·L-1和0.25mg·L-1。Yin等采用与前面相同的暴露方法评价了2,4,6-TCP对鲫鱼胚胎幼鱼阶段的影响，发现在4.0mg·L-1浓度下胚胎孵化率显著下降，0.5mg·L-1浓度下幼鱼的存活率显著下降。相对于2,4-DCP和2,4,6-TCP这2类化合物，PCP对水生生物生长发育影响的研究较多，主要集中在对各种鱼类胚胎发育的影响。Owens等采用青鳉的胚胎研究发现PCP会导致青鳉心血管发育畸形，1250ng每颗卵剂量的PCP会导致90%胚胎致死。类似地研究表明，PCP会在大马哈鱼组织中蓄积，改变发育中的大马哈鱼胚胎的生理生化指标。刘红玲等对在0hpf和24hpf进行PCP染毒的斑马鱼的72h胚胎发育过程进行了观察，在0hpf试验中发现斑马鱼胚胎对PCP最敏感的毒理学终点为48h的心律、色素和水肿，它们的EC50均为0.2mg·L-1;在24hpf试验中，斑马鱼胚胎发育72h凝结的LC50为0.6mg·L-1，对PCP最敏感的II类指标———48h水肿的EC50为0.6mg·L-1。同样采用斑马鱼胚胎作为研究对象，郑敏等发现PCP毒性主要作用于受精后至胚胎发育6h之内，0hpf组的LC50值最小，为70.8μg·L-1，24hpf组LC50值最大，为831.8μg·L-1。PCP暴露(浓度25μg·L-1～5mg·L-1)对斑马鱼胚胎发育具有较强的毒性效应，可导致胚胎孵化率显著下降，死亡率、畸形率显著上升。
Luckenbach等评价了PCP和PAHs复合暴露对虹鳟鱼早期发育阶段的影响，发现2种污染物复合暴露导致虹鳟胚胎体重下降。这些研究均表明CPs类化合物会影响水生鱼类的胚胎发育，这可能是因为CPs类化合物会提高细胞中基因的点突变率，抑制鱼胚胎发育，并造成胚胎发育畸形和死亡。然而，也有研究利用基因芯片技术研究了PCP影响斑马鱼胚胎发育的机制，发现PCP导致斑马鱼发育重要调控通路的调控基因表达量发生变化，推测PCP可能通过Smad蛋白(Smad5和Smad2)影响了BMP和Nodal信号通路，或通过生长因子关键基因fgf8影响ERK通路及其下游转录因子的表达，从而导致发育毒性，这一结果为进一步阐明PCP的发育毒性作用机制提供了标志物。氯酚类化合物的发育毒性机制，需要进一步的研究证实。
2.3氧化损伤
研究报道氯酚类化合物会诱导生物体产生氧化应激，而导致氧化损伤。有关2,4-DCP、2,4,6-TCP和PCP这3类化合物氧化损伤毒性的研究，主要集中在中国东部地区经济鱼类鲫鱼(Carassiusauratus)。
Zhang等用2,4-DCP染毒鲫鱼40d，发现暴露组肝脏的抗氧化体系中过氧化氢酶活性(CAT)、谷胱甘肽氧化酶活性(Se-GPx)和氧化性谷胱甘肽含量(GSSG)均显著性上调，且0.005mg·L-12,4-DCP就影响了肝脏的超氧化物歧化酶(SOD)活性。急性毒性暴露实验同样发现了不同剂量2,4-DCP(0.025、0.05、0.5、5、25mg·kg-1)腹腔注射24h后可引起鲫鱼肝脏内自由基信号明显增强，从而产生脂质过氧化。
据文献报道，2,4,6-TCP同样能引起鲫鱼肝脏的氧化损伤，腹腔注射不同浓度2,4,6-TCP24h后，抗氧化体系中的重要酶SOD、CAT、GST活性下降，丙二醛(MDA)含量上升，导致氧化应激和损伤。关于PCP的氧化损伤毒性研究较多。李伟民等研究PCP对鲫鱼肝脏的氧化损伤发现，低浓度(16μg·L-1)PCP暴露即引起SOD活性下降，GSH含量降低，MDA含量上升，表明PCP导致了鲫鱼肝脏的氧化损伤。类似地，采用鲫鱼肝细胞原代培养模型，研究PCP对肝细胞氧化损伤和凋亡的影响发现，PCP会导致肝脏细胞MDA含量上升，GSH含量降低，说明PCP通过影响ROS产生而诱导肝脏细胞凋亡的发生。PCP和TCP染毒稀有鮈鲫28d后导致其肝脏的LDH、GST等酶活性升高，SOD活性下降，MDA含量升高，表明CPs暴露导致肝脏细胞的氧化应激并因此产生毒性效应。同时，Fang等将稀有鮈鲫暴露于PCP28d后，采用蛋白质组学研究发现了39个可能与PCP肝脏毒性效应相关的差异表达蛋白，通过质谱鉴定技术(MALDI-TOF-MS和TOF-MS-MS)成功鉴定其中的18个差异蛋白，这些蛋白主要涉及脂类代谢与转运、氧化应激、氧化磷酸化、线粒体能量代谢以及蛋白修复等生物学过程，这些差异表达蛋白可作为稀有鮈鲫的肝脏毒性效应的蛋白标志物。
2.4内分泌干扰
研究表明CPs类化合物对内分泌系统存在潜在的影响，对人类和生物具有较大的负面影响。这些化合物能够干扰生物体内源激素的合成、释放、转运、结合或代谢，从而影响机体的内环境稳定、生殖、发育及行为。部分水生生物实验结果证实CPs类化合物具有内分泌干扰效应。
2.4.1生殖毒性
已有研究报道2,4-DCP和PCP化合物对水生生物具有生殖毒性。Ma等用2,4-DCP染毒斑马鱼，导致其H-P-G(脑垂体-下丘脑-性腺)轴基因表达发生改变，影响类固醇的合成，导致雌鱼体内的雌二醇水平下降，雄鱼体内的睾酮含量上升，从而影响鱼类的生殖功能，并对其后代的个体造成干扰效应，导致产卵量显著性下降，子代的孵化率降低。2,4-DCP暴露会影响稀有鮈鲫雌激素受体的表达，使雌鱼血清中卵黄蛋白原的水平升高，GSI指数下降，卵巢组织退化，说明2,4-DCP具有潜在的内分泌干扰效应，并可能通过干扰雌激素受体(ER)介导途径影响生殖。类似的研究发现，离体培养的斑点叉尾鮰肝脏细胞暴露于PCP，免疫印迹分析(western-blot)表明PCP会上调雄鱼肝脏细胞中卵黄蛋白原VTG表达，表明PCP具有潜在的内分泌干扰效应。Zhang等研究发现PCP染毒鲫鱼会导致雌鱼肝脏中的EROD和GST活性，以及血清中的睾酮含量显著性升高，可能会产生内分泌干扰效应并影响生殖。
PCP染毒日本青鳉28d后影响其体内的雌激素受体活性、芳烃受体活性和繁殖行为，在200μg·L-1以下浓度暴露28d后，雄鱼血液中VTG显著提高;雌鱼血液中的VTG降低，雌鱼的产卵量有明显降低。熊力等研究发现PCP暴露会导致稀有鮈鲫肝脏中VTGmRNA水平升高，血清中的VTG蛋白含量呈浓度依赖性升高，表现出明显的雌激素效应。有研究报道CPs化合物是雌激素受体(ER)的激动剂，会诱导卵黄蛋白原的产生，从而导致生殖毒性，但是也有研究报道CPs具有抗雌激素效应，所以其对鱼类生殖毒性的机理还有待进一步研究。
2.4.2甲状腺毒性
有关CPs类化合物是否对甲状腺内分泌系统存在潜在影响的研究，目前主要集中在细胞和哺乳动物模型，有关CPs类化合物对水生生物甲状腺干扰效应的研究鲜有报道。Schwarz等研究发现PCP暴露会导致鲤鱼体内甲状腺激素(T3和T4)水平发生变化，干扰了甲状腺内分泌系统。有关CPs甲状腺干扰效应的机理研究主要集中在对PCP的研究。Schuur等发现PCP会影响脱碘磺基转移酶的活性，抑制碘甲状腺原氨酸的硫酸化，从而干扰甲状腺激素的代谢。此外，PCP与甲状腺转运蛋白TTR结合的能力是T4的2倍，说明PCP会竞争性地与TTR结合，从而导致到达靶器官和靶细胞的甲状腺激素降低。然而CPs类化合物对水生生物甲状腺干扰效应以及干扰机制迫切需要有更多更深入的研究。
2.5遗传毒性
一些研究显示，CPs类化合物会在鱼的肝脏和肾脏中蓄积，造成器官以及中枢神经系统受损，破坏生物体内的电子传递体系和造成氧化损伤，从而对生物体造成一定的DNA损伤。有研究发现，暴露于PCP会导致鲶鱼染色体结构的损伤，可观察到染色单体断裂、偏离中心、呈环状及非整倍构造，这表明PCP对水生生物有一定遗传毒性作用。
陈海刚等发现NaPCP能诱导鲤鱼肾细胞DNA损伤。马永鹏等研究了PCP对稀有鮈鲫血细胞和肝细胞DNA的影响，发现PCP暴露可导致DNA明显的断裂和迁移，对血细胞和肝细胞DNA造成损伤。高先军等探讨了PCP和TCP对稀有鮈鲫肝脏原代培养细胞的影响，发现其会引起肝脏细胞DNA严重损伤。低浓度PCP处理动物时，会增加动物对氧的消耗，这可能是由于在线粒体内氧化磷酸化的解偶联作用使线粒体缺少对呼吸的控制所导致。Farah等证实PCP和2,4-DCP均具有遗传毒性，暴露均会诱导斑点叉尾鮰微核频率，且PCP的毒性要高于2,4-DCP。Duan等还发现PCP和BPA联合暴露会加强PCP的毒性，PCP单独暴露的无观察效应浓度(0.035mg·L-1)联合暴露时导致无血液流动。青鳉经过2,4,6-TCP染毒28d后，其平均微核频率浓度依赖性升高，表明2,4,6-TCP具有潜在的遗传毒性。较低浓度的NaPCP(20μg·L-1)即能引起斑马鱼胚胎发育异常，且异常率随暴露时间的延长和暴露剂量的增加有增大趋势，说明NaPCP具有一定的致突变性。
2.6致癌性
在1978年，首次发现了PCP的致癌性，这一发现引起了人们对CPs的广泛关注。国际癌症组织已经将PCP、2,4,6-TCP列为2B类致癌物质。
Copper等也对氯酚类化合物和癌症风险的关联进行了综述。此外，近年来大量研究证明，PCP在生产过程中会产生高毒性的氯化二苯并二恶英(PC-DDS)，四氯化二苯并呋喃(TCBDFs)等多种污染物，特别是剧毒物四氯二苯并-对-二恶英(TCDD)，这些物质具有强烈的致癌、致畸、致突变作用。目前有关PCP致癌性的研究主要集中在哺乳动物，对鱼类的研究非常少，且主要是关于PCP的致癌性和鱼类p53基因表达量的关系。抑癌基因p53与肿瘤的产生有关，Zhao等研究发现斑马鱼的p53基因信号通路和人类调控机制一样。朱含开等利用基因芯片技术研究发现PCP暴露引起斑马鱼胚胎凋亡相关基因表达量发生变化，结果表明与p53表达密切相关的功能基因caspase-2表达量显著上调，且其氨基酸序列具有保守性，可以为PCP的分子毒性评价及其机制研究提供一种分子标记。熊力等将稀有鮈鲫暴露于1.5、15、150mg·L-1PCP中，发现实验鱼肝脏中p53基因表达量浓度依赖性升高。
Yin等研究发现PCP和2,4,6-TCP可能会提高斑马鱼肝脏基因组p53基因DNA序列的点突变率，从而引起肿瘤的发生。这些结果表明CPs类化合物可能主要通过影响功能基因p53的表达量而产生致癌性。
2.7免疫毒性
有研究表明免疫系统是PCP毒性作用的一个靶目标，但是目前有关PCP免疫毒性的研究数据较少，关于其对鱼类的研究就更加有限。Chen等研究发现PCP暴露会抑制肿瘤坏死因子-α(TNF-α)和白细胞介素1(IL-1β)的表达，降低B淋巴细胞的功能。此外，Chen等还发现PCP会导致鲫鱼血清中的IgM浓度下降，产生较强的免疫毒性，而这有可能是由PCP的内分泌干扰效应引起的继发性效应。有关CPs免疫毒性的效应及机制还需进一步的研究。
2.8细胞毒性
许多文献已经证实CPs化合物对水生生物具有细胞毒性。采用PCP染毒斑点叉尾鮰肝脏细胞，FDA分析检测细胞活性，发现1.987μg·L-1PCP会导致细胞活力减少50%，具有细胞毒性。张民等研究了PCP对鲫鱼血液中淋巴细胞毒性，发现500μg·L-1和1000μg·L-1PCP暴露下乳酸脱氢酶(LDH)相对释放量显著增加，PCP可对鲫鱼血液淋巴细胞的完整性产生损伤。Repetto等利用虹鳟鱼RTG-2细胞体外研究表明，低浓度PCP对RTG-2细胞活性没有显著影响，高浓度PCP(100μmol·L-1)引起LDH释放量显著增加。高先军等研究了TCP和PCP对稀有鮈鲫肝脏细胞的抑制作用，低剂量暴露时(如0.5、2.5μg·L-1)具有显著的抑制作用(P<0.05);高剂量暴露时(如25、50μg·L-1)具有极其显著的抑制作用(P<0.01)，可见，PCP和TCP均具有肝细胞毒性。
2.9复合毒性
氯酚类化合物各单体在环境中可以单独存在也可以复合存在，此外，在生产和使用的过程中还含有其他多种具有较高毒性的低氯代二恶英类化合物，而且其作为杀菌剂会和其他农药联合使用，有关其对水生生物的联合毒性效应已经成为国内外的研究热点。研究发现氯酚类化合物各单体不仅可以单独产生生物毒害作用，而且相互复合或与其他化合物复合暴露会对生物产生协同或拮抗效应。采用PCP和BPA对斑马鱼胚胎进行联合毒性测试，实验结果发现在0hpf染毒且毒性效应配比1∶1时，24h死亡率表现为协同作用，72h孵化抑制率表现为相加作用，PCP和BPA不同毒性效应配比时，6hpf染毒的24h血流障碍有拮抗作用存在，而0hpf染毒的32h囊肿表现有协同作用存在。Luckenbach等研究发现PCP和PAHs联合暴露导致虹鳟胚胎体重下降，热休克蛋白Hsp70表达上调。NaPCP单独染毒红鲷鱼不会诱导肝脏EROD活性，但其与PCB126复合染毒则导致肝脏EROD活性上升。
蒋琳等研究发现八氯代二苯并二恶英(OCDD)与环境浓度下PCP复合染毒，对斑马鱼胚胎发育未产生明显毒性效应，通过分析斑马鱼胚胎内CYP1A基因的表达并检测鱼体内SOD与CAT酶活力的变化，从分子水平上进一步验证了环境浓度下PCP和OCDD对斑马鱼的胚胎发育无明显的复合毒性效应。Zhao等报道了PCP和2,3,7,8-TCDD对鲫鱼肝脏细胞的联合抗雌激素效应。PCP中还含有其他多种具有较高毒性的低氯代二恶英类化合物，这些二恶英类化合物与PCP是否会产生复合毒性效应还需做更多的研究。宋志慧等研究了三苯基锡(TPT)和五氯酚(PCP)对斑马鱼的急性毒性作用，联合毒性类型为协同作用。杨霓云等研究表明，PCP、邻氯苯酚和2,4-DCP两两间对斑马鱼的48h联合作用类型是协同作用。高先军等研究发现TCP和PCP单独或混合暴露均可对稀有鮈鲫肝脏细胞的正常生长产生抑制作用，导致细胞变形存活率下降，且对肝细胞DNA造成损伤。
3、氯酚类化合物的研究展望
尽管目前有大量文献报道了氯酚类化合物在水环境中和水生生物体内的分布水平，但这些数据主要集中在PCP的调查研究，有关其他酚类化合物的数据较少。因此，开展环境中其他优势酚类化合物的分布研究，尤其是我国环境中CPs的监测是非常有必要的。
目前CPs化合物毒理学研究主要集中在对PCP的研究，而其他酚类化合物的毒理学研究非常有限。
针对PCP的毒理学研究也主要集中在哺乳动物和细胞模型，有关其对水生生物毒性效应的研究还相当缺乏，例如PCP的甲状腺干扰效应，研究人员已经在鼠类、人体细胞中证实了其干扰效应，但是有关PCP对水生生物的研究几乎没有。所以PCP以及其他酚类化合物对水生生物的甲状腺干扰的毒性效应和毒理机制研究也是今后关注的重点。此外，现有关于CPs在生物体内代谢产物的生物毒性效应还少有报道，因此CPs化合物在生物体内的代谢以及代谢产物的生理毒性效应也值得关注。现阶段有关CPs长期低剂量暴露的数据还相当缺乏。大多数数据主要限定于较高浓度引起的急慢性毒性，所得到的结果并不能完全反映自然环境中污染物的实际暴露情况。因此，开展环境浓度水平的长期低剂量暴露是今后亟需关注的。
氯酚类化合物并不是以单体形式存在于水环境中，而往往是与其他化合物一同被检测到。这主要是因为氯酚类化合物存在多种同系物，在生产和使用的过程中会同时出现;而且在氯酚类化合物的生产过程中会产生其他化合物，或者其本身就由其他的化合物降解而来;再者氯酚类化合物在使用时也可能会联合其他杀虫剂、杀菌剂。因此，为了更好地模拟水环境氯酚类化合物在生物体内的蓄积及其毒性效应，氯酚类化合物与其他化合物的联合毒性应该是今后研究的主要方向之一。
